ОСОБЕННОСТИ РАСПРЕДЕЛЕНИЯ 137Cs И ТЯЖЕЛЫХ МЕТАЛЛОВ В КОМПОНЕНТАХ ДРЕВОСТОЯ ЛЕСНЫХ БИОГЕОЦЕНОЗОВ*
Цветнова О.Б., Щеглов А.И. (МГУ, г. Москва, РФ)
Как известно, первым барьером на пути техногенных выпадений из атмосферы является растительный ярус наземных экосистем, в первую очередь лесных. В настоящее время достаточно хорошо изучена задерживающая способность древесных растений по отношению к аэральным радиоактивным выпадениям, а также распределение радионуклидов по компонентам растений как на этапе первичных выпадений, так и в последующем – на этапе их корневого потребления [1,5]. В меньшей степени это относится к другим техногенным аэральным выпадениям, в частности тяжелым металлам (ТМ). Вместе с тем, глобальное загрязнение окружающей среды элементами различной природы предопределяет необходимость изучения их совместного действия на живые компоненты биосферы. Первичное распределение и последующее перераспределение техногенных загрязнителей в лесных биогеоценозах (БГЦ) имеет свою специфику по сравнению с таковыми в других типах природных и агроэкосистем, в первую очередь, это касается древесного яруса. Рассмотрение особенностей распределения элементов загрязнителей различной природы (радионуклидов на примере 137Cs и ТМ на примере Pb, Cu, Cd, Zn) в компонентах древостоя лесов при различных уровнях антропогенной нагрузки явилось целью настоящей работы. Исследования проводились в однотипных сосновых БГЦ Смоленской (участок 1) и Брянской (участок 2) областей РФ, где плотность загрязнения по 137Cs составляла 21,3 и 2659 кБк/м2, соответственно. Подробная радиоэкологическая, почвенно-геоботаническая характеристика объектов исследования представлена в наших предыдущих публикациях [4,5]. Считаем целесообразным более подробно остановиться на методических аспектах проведения данных работ. Определение содержания 137Cs и ТМ в компонентах древостоя проводили на основания взятия модельных деревьев Pinus sylvestris L. Выбор модельных деревьев осуществлялся с учетом таксационного описания растительного покрова экспериментальных участков. Затем выбранное модельное дерево, близкое по параметрам к средним для определенных возрастных категорий, спиливали и разделяли на структурные части: прирост хвои текущего года формирования, хвоя прошлых лет формирования, ветви крупные (толщиной > 1 см), ветви мелкие (толщиной < 1 см), генеративные органы – шишки. Отбор компонентов производили равномерно по всей кроне. Отбор проб коры наружной (мертвые покровные ткани, кутикула, эпидерма, пробка) и внутренней (флоэма), а также древесины осуществляли из выпилов, сделанных на разной высоте ствола – у комля, в середине и вершине. Все пробы растительного яруса измельчали, затем высушивали при температуре 105ºС и тщательно размалывали до однородной массы. Определение содержания 137Cs проводили на гамма-анализаторе Nokia 49002, ТМ – на атомно-адсорбционном спектрофотометре С-115-М1.
Проведенные исследования показали, что уровни загрязнения древесного яруса находятся в прямой зависимости от плотности загрязнения почв, при этом содержание 137Сs в компонентах сосны неравномерно и колеблется в интервале 5,9 - 43,9 Бк/кг (уч.1) и 7,3 – 126,3 кБк/кг (уч.2) (табл.1).
Структурный компонент |
Участок 1 |
Участок 2 |
||||||||
137Сs, Бк/кг |
Pb |
Cd |
Zn |
Cu |
137Сs, кБк/кг |
Pb |
Cd |
Zn |
Cu |
|
мг/кг |
мг/кг |
|||||||||
Д* |
5,9 |
0,1 |
0,04 |
18 |
1 |
7,3 |
0,34 |
0,08 |
19,5 |
0,9 |
Кв |
21,4 |
0,55 |
0,24 |
56 |
2,4 |
115 |
0,67 |
0,79 |
75 |
2,3 |
Кн |
15,0 |
0,75 |
0,04 |
16 |
2,4 |
21,6 |
0,84 |
0,42 |
21 |
1,8 |
Вкр. |
44,2 |
0,55 |
0,04 |
26 |
2,8 |
- |
- |
- |
- |
- |
Вм |
16,0 |
0,55 |
0,07 |
41 |
4,4 |
26,6 |
1,75 |
0,17 |
35,3 |
5 |
Хв. |
19,1 |
0,55 |
|
35,5 |
3,5 |
40,9 |
0,67 |
0,03 |
44 |
3 |
Прир. |
43,9 |
0,75 |
0,04 |
35,5 |
4,6 |
126,3 |
0,50 |
0,11 |
36,8 |
4,6 |
Ш. |
- |
- |
- |
- |
- |
97,2 |
0,50 |
0,06 |
16,5 |
2,5 |
* - Д- древесина, Кв. – кора внутренняя, Кн- кора наружная , Вкр – ветви крупные, Вм - ветви мелкие, Хв – хвоя прошлых лет, прир – прирост текущего года формирования, шиш - шишки
Вместе с тем в наибольшей степени загрязнены ассимилирующие органы и внутренние слои коры, минимально загрязнена древесина, в отдельных случаях отмечается повышенное содержание 137Сs в ветвях. В целом такое распределение 137Сs характерно для древесных пород, произрастающих в условиях радиоактивного загрязнения, и связано с особенностями корневого потребления радионуклидов [5]. Также неравномерно распределение 137Сs по высоте ствола (табл.2). Особенно отчетливо это видно на примере древесины наиболее загрязненного участка (уч.2), где эти различия составляют почти 40-кратную величину. Так, содержание 137Сs в древесине снижается от вершины к комлю, что обусловлено особенностями вклада годовых колец древесины прироста текущего года в общую массу древесины. Поскольку эти годовые кольца загрязнены значительно больше, чем образованные в предыдущие годы, вклад годовых колец текущего года формирования в привершинной части максимален. Загрязнение коры внутренней по длине ствола максимально в комлевой части, минимально – в вершинной, что определяется не только корневым поступлением радионуклидов (т.е. особенностями вертикального передвижения веществ по растению), но и загрязнением наружных слоев коры, которое в основном обусловлено поверхностным загрязнением. Так же как и кора внутренняя, большей концентрацией 137Сs характеризуется кора наружная в комлевой части. Это связано с повышенной сорбционной способностью мощных омертвевших слоев коры в нижней части ствола и дополнительным загрязнением комля за счет поступления радионуклидов с кроновыми и стволовыми водами [5]. На участке с незначительными уровнями радиоактивного загрязнения распределение радиоцезия в компонентах ствола более равномерно.
Эле-мент Бк/кг, мг/кг |
Части ствола |
||||||||
Вершина |
Середина |
Комель |
|||||||
Д** |
Кв |
Кн |
Д* |
Кв |
Кн |
Д* |
Кв |
Кн |
|
Участок 1 |
|||||||||
137Сs |
92,6 |
32,7 |
5,9 |
21,4 |
15 |
2,51 |
56,2 |
166 |
|
Pb |
0,18 |
1,32 |
0,1 |
0,55 |
0,75 |
0,73 |
0,38 |
1 |
|
Cd |
0,04 |
0,08 |
0,04 |
0,24 |
0,04 |
0,04 |
0,65 |
0,11 |
|
Zn |
25 |
15 |
18 |
56 |
16 |
18,9 |
33,3 |
4,5 |
|
Cu |
1 |
2 |
1 |
2,4 |
2,4 |
0,7 |
2,78 |
2,1 |
|
Участок 2 |
|||||||||
137Сs* |
7,7 |
96 |
11,8 |
7,3 |
115 |
21,6 |
5,9 |
159 |
29,3 |
Pb |
0,5 |
0,34 |
0,84 |
0,34 |
0,67 |
0,84 |
0,67 |
0,84 |
1,5 |
Cd |
0,04 |
0,75 |
0,29 |
0,08 |
0,79 |
0,42 |
0,02 |
0,79 |
0,27 |
Zn |
23 |
92,5 |
24 |
19,5 |
75 |
21 |
24 |
40,5 |
9 |
Cu |
1 |
2,3 |
2,5 |
0,9 |
2,3 |
1,8 |
0,73 |
2,7 |
2,3 |
*- кБк/кг; ** - Д- древесина, Кв – кора внутренняя, Кн- кора наружная
Наши исследования показали, что уровни накопления ТМ металлов в компонентах сосновых фитоценозов различны, хотя по содержанию этих элементов в компонентах древесного яруса исследуемые фитоценозы значимо не различаются. В древесном ярусе максимальные уровни накопления отмечаются для Zn и Сu и минимальные для Рb и Cd (табл.1). Это вполне закономерно, поскольку Zn и Сu являются облигатными элементами. При этом в целом содержание тяжелых металлов в древесных растениях практически не превышает ПДК, за исключением Cd [3]. Распределение ТМ в структурных компонентах исследуемых сосновых фитоценозов относительно сходно, но несколько отличается от распределения 137Сs. Так, распределение Рb в компонентах сосны на участке с невысокой техногенной нагрузкой (уч.1) относительно однородно и в большинстве компонентов одинаково, за исключением коры наружной и хвои текущего года формирования, где отмечается некоторое превышение этой величины. Абсолютный минимум содержания Pb отмечается в древесине. Для участка с высокой плотностью радиоактивного загрязнения (уч.2) столь однородного распределения Рb по компонентам сосны не отмечается, однако повышенное содержание наблюдается в тех же структурах, что и на участке 1: коре наружной, ветвях мелких. Минимальной концентрацией характеризуется древесина. Такое же относительно однородное распределение характерно для Cd. Однако для этого элемента максимум содержания в древостое на исследуемых участках отмечается в коре внутренней, а минимальное количество - в хвое прошлых лет формирования, причем данные экстремумы более выражены. Для Zn и Сu такой однородности в распределении по компонентам сосны не отмечается. Максимумы в содержании цинка и меди приурочены к физиологически активно растущим структурам (прирост, ветви мелкие, кора внутренняя), минимальное количество наблюдается в коре наружной и древесине.
Распределение тяжелых металлов по высоте ствола также неоднозначно (табл.2). Наиболее однотипным распределением характеризуется кадмий. Для всех структур (древесина, кора наружная, кора внутренняя) практически не выражены или слабо выражены определенные закономерности в распределении этого элемента по высоте ствола, за исключением коры сосны на уч.2, где отмечается его заметное нарастание его количества от вершины к комлю. Для Рb характерно акропетальное распределение (т.е. от комля к вершине), что в целом свойственно необлигатным элементам, каковым является Рb [2]. Вместе с тем повышенное накопление Pb в коре наружной в комлевой части может свидетельствовать также и об аэральном характере его поступления. Аналогично 137Сs элементы аэральных выпадений первоначально накапливаются в органах, экспонированных к этим выпадениям, а затем, как уже отмечалось, в результате процессов перемещения элементов со стоковыми водами в основном поступают в комлевую часть ствола.
В целом совокупный анализ содержания и распределения 137Сs и ТМ в древесном ярусе показал, что структурами, характеризующимися максимальным накоплением всех элементов-загрязнителей, являются прирост ассимилирующие органы текущего года формирования и внутренние слои коры. Минимальное количество всех элементов накапливается в древесине. В отличие 137Сs, современное загрязнение ТМ исследуемых лесных БГЦ в большей степени обусловлено корневым путем; для Рb возможен аэральный путь поступления.
1. Алексахин Р.М., Нарышкин М.А. Миграция радионуклидов в лесных биогеоценозах. М.: Наука, 1977. 144 с.
2. Кабата-Пендиас А., Пендиас Х. Микроэлементы в почвах и растениях. М.:Мир, 1989 439 с.
3. Орлов Д.С., Садовникова Л.К., Лозановская И.Н. Экология и охрана биосферы при химическом загрязнении. М.: Высшая школа, 2002. 334 с.
4. Цветнова О.Б., Щеглов А.И. Роль мохового покрова лесных экосистем в биогеохимической миграции загрязнителей различной природы // Сб.научных трудов БГТА. Вып.7. Брянск, 2003. С.64-66
5. Shcheglov F.I., Tsvetnova O.B., Klyashtorin A.L. Biogeochemical migration of technogenic radionuclides in forest ecosystems. M.: Nauka. 2001. 235 p.
(*) Работа выполнена при поддержке РФФИ (01-00-48354), фонда Университеты России